裴 瑋,杜新忠,雷秋良*,閆鐵柱,李 影,張?zhí)禊i,陳玫君,武淑霞,劉宏斌

河南省人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量與參數(shù)影響研究

裴 瑋,杜新忠1,雷秋良1*,閆鐵柱1,李 影2,3,張?zhí)禊i1,陳玫君1,武淑霞1,劉宏斌1

(1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所,農(nóng)業(yè)部面源污染控制重點(diǎn)驗(yàn)室,北京 100081；2.中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所,資源與環(huán)境信息系統(tǒng)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100101；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京 100049)

為探究平原地區(qū)糧食主產(chǎn)區(qū)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量特征及其參數(shù)對(duì)估算結(jié)果的影響,以河南省為研究區(qū),收集整理1990～2015年縣級(jí)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)及NANI模型參數(shù),對(duì)NANI的時(shí)空分布特征、變化趨勢(shì)以及參數(shù)對(duì)估算結(jié)果的影響進(jìn)行分析.結(jié)果表明:(1)時(shí)間尺度上看,1990～2015年河南省NANI呈升高趨勢(shì),1990、1995、2000、2005、2010、2015年NANI分別為14347、19146、21466、24251、23711、26156kg/(km2·a),化肥施用為主要貢獻(xiàn)因子,占比為63.56%,其次是食品/飼料凈氮輸入量,占比14.81%;空間尺度上看,河南省NANI較高的縣市主要分布在中部和東部的平原地區(qū),而西部山地丘陵地區(qū)縣市NANI較低.(2)NANI模型輸入組分中受參數(shù)影響最大的是食品/飼料凈氮輸入量,與選用適宜參數(shù)估算結(jié)果相比較,該項(xiàng)變化范圍在-23.1%～71.3%,作物固氮量變化范圍在-31.2%～41.2%,化肥氮輸入量變化范圍在-2.8%～4.5%.

人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量(NANI)；縣級(jí)尺度；時(shí)空變化；河南?。粎?shù)影響

氮素是影響全球生態(tài)系統(tǒng)功能、多樣性和變化過(guò)程的主要元素之一,20世紀(jì)以來(lái)人類(lèi)通過(guò)掌握固氮技術(shù),糧食產(chǎn)量與生活水平得到了顯著提高[1-2].然而隨著人口的不斷增長(zhǎng)和經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展,人類(lèi)對(duì)氮素的不合理利用也日益加劇,當(dāng)某一區(qū)域的氮素輸入量超過(guò)生態(tài)系統(tǒng)的閾值時(shí),便會(huì)導(dǎo)致自然界中氮循環(huán)平衡失調(diào)[3],造成地下水硝酸鹽污染、水體富營(yíng)養(yǎng)化和酸雨等環(huán)境問(wèn)題[4-5].因此,氮素過(guò)量輸入是制約生態(tài)環(huán)境可持續(xù)發(fā)展的重要因素.

由于人類(lèi)活動(dòng)是氮素過(guò)量輸入的主要誘發(fā)原因,為了更好地評(píng)估人類(lèi)活動(dòng)對(duì)流域氮素輸入的影響,Howarth等[6]于1996年提出了人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入(NANI)的概念,NANI是一種物料平衡法,主要由人類(lèi)活動(dòng)帶來(lái)的4個(gè)氮素輸入組分構(gòu)成:食品/飼料凈氮輸入、化肥施用、大氣氮沉降和作物固氮,用以表示進(jìn)入流域或區(qū)域的外來(lái)氮源[7-9].NANI方法基于常規(guī)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù),具有操作簡(jiǎn)便、公式清晰、參數(shù)易獲取等優(yōu)點(diǎn),其結(jié)果能夠可靠地表征區(qū)域氮循環(huán)受人類(lèi)活動(dòng)的影響[10].目前,國(guó)內(nèi)外學(xué)者已成功運(yùn)用該模型定量研究不同地區(qū)由人類(lèi)活動(dòng)造成的氮素累積狀況,如美國(guó)東北沿海流域、密歇根湖流域、伊利諾伊河流域、密西西比河流域[11-16],北歐的環(huán)波羅的海流域[17],國(guó)內(nèi)千島湖流域[18]、長(zhǎng)江三峽流域[19]、淮河流域[20]、太湖流域[21]等,這些研究通過(guò)分析流域NANI的時(shí)空變化特征以及影響因素,證實(shí)NANI與流域人口密度、耕地面積及經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平呈正相關(guān),與林地、草地面積呈負(fù)相關(guān)[4,9,17-19];此外,陸域氮輸入與河流氮輸出之間存在顯著正相關(guān)關(guān)系[22-23],為評(píng)估區(qū)域氮素污染現(xiàn)狀提供了理論基礎(chǔ);同時(shí)針對(duì)同一研究區(qū)域,不同學(xué)者采用不同尺度進(jìn)行NANI研究發(fā)現(xiàn),較小尺度能夠更具體地識(shí)別氮源排放的重點(diǎn)區(qū)域,如中國(guó)大陸的市域尺度比省級(jí)尺度在識(shí)別重點(diǎn)排放區(qū)更具優(yōu)勢(shì)[1];對(duì)于小流域NANI的研究則應(yīng)采用更小尺度,如洱海流域[8]在考慮了旅游人口流動(dòng)的影響下采用鄉(xiāng)鎮(zhèn)尺度進(jìn)行研究.

在不同地區(qū)應(yīng)用NANI模型研究氮素輸入狀況,可為氮素污染評(píng)估和治理提供新思路[24],然而在采用NANI模型進(jìn)行評(píng)估的多數(shù)研究中,不難發(fā)現(xiàn)各輸入組分在計(jì)算時(shí)存在較大的不確定性,原始數(shù)據(jù)基本來(lái)自于統(tǒng)計(jì)年鑒,可靠性較強(qiáng),但參數(shù)取值則直接來(lái)源于研究者對(duì)已有文獻(xiàn)的總結(jié),受研究者主觀性影響較大,若在估算某一流域時(shí),相同指標(biāo)在不同參數(shù)下計(jì)算必然導(dǎo)致結(jié)果出現(xiàn)偏差.比如日本北海道東部的Shibetsu流域的NANI研究中,Hayakawa等[25]采用的人均氮消費(fèi)量為3.14kgN/a,而 Kimura等[26]采用的人均氮消費(fèi)量為4.9kgN/a,導(dǎo)致氮素輸入的估算結(jié)果相差近 22kg/(hm2·a).此外,當(dāng)研究區(qū)域較小時(shí),需要考慮當(dāng)?shù)貙?shí)際情況采用本地化參數(shù).如在計(jì)算人類(lèi)食品氮消費(fèi)量時(shí),針對(duì)城鎮(zhèn)居民和農(nóng)村居民每日蛋白質(zhì)攝入量,若直接采用69g/d和64.6g/d是極為不妥的[27],該參數(shù)適用于全國(guó)范圍或較大研究區(qū)域,研究區(qū)域較小則需要兼顧當(dāng)?shù)仫嬍沉?xí)慣與經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展條件,確定適合的蛋白質(zhì)攝入量較為妥當(dāng).因此,NANI模型中參數(shù)會(huì)對(duì)結(jié)果的可靠性產(chǎn)生一定影響,有必要以更加精細(xì)的參數(shù)范圍研究人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量,從而獲得更為精確的估算結(jié)果.

張汪壽等[9]在對(duì)已有NANI模型的應(yīng)用中分析發(fā)現(xiàn),目前NANI模型在內(nèi)涵概念、數(shù)據(jù)來(lái)源、尺度轉(zhuǎn)換等方面存在較大的不確定性,估算結(jié)果的可靠性與參數(shù)精準(zhǔn)度有很大關(guān)系,然而目前對(duì)于NANI模型參數(shù)影響的研究較少,本文研究以河南省123個(gè)縣市為單位,在縣級(jí)尺度上估算了河南省1990～ 2015年人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量,分析NANI時(shí)空分布特征以及變化原因,同時(shí)探討參數(shù)對(duì)NANI各輸入組分的影響,為今后NANI估算在參數(shù)應(yīng)用方面提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

圖1 河南省縣域行政區(qū)劃示意圖

河南省位于我國(guó)中東部(北緯31°23'～36°22',東經(jīng)110°21'～116°39'之間),總面積16.7萬(wàn)km2(圖1),憑借農(nóng)業(yè)資源豐富、氣候溫和以及地理位置優(yōu)越等條件成為中原農(nóng)耕文化的代表之一.河南省地勢(shì)西高東低,平原和盆地、山地、丘陵分別占總面積的55.7%、26.6%、17.7%,大部分地處暖溫帶,南部跨亞熱帶,屬北亞熱帶向暖溫帶過(guò)渡的大陸性季風(fēng)氣候.河南省耕地主要有3種類(lèi)型:旱地、水澆地和水田,三者占耕地面積的比重分別為34.6%、56.1%、9.3%[28].河南省作為我國(guó)重要的商品糧生產(chǎn)基地,2019年小麥播種面積570.66萬(wàn)hm2,產(chǎn)量3742萬(wàn)t,約占全國(guó)小麥產(chǎn)量的25%,玉米播種面積380.1萬(wàn)hm2,產(chǎn)量2247.35萬(wàn)t,主要養(yǎng)殖畜禽種類(lèi)為牛、豬、羊和家禽,作為我國(guó)的糧食生產(chǎn)大省,資源緊缺、農(nóng)業(yè)面源污染等問(wèn)題更為突出.

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

數(shù)據(jù)指標(biāo)包括人口數(shù)量、畜禽養(yǎng)殖量、農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量、化肥施用量(折純)和大氣氮(NO)沉降量,時(shí)間尺度為 1990～2015 年,空間尺度為河南省地級(jí)市市區(qū)與其下所轄各縣市,數(shù)據(jù)來(lái)源于河南農(nóng)村統(tǒng)計(jì)年鑒、河南統(tǒng)計(jì)年鑒,以及鄭州、開(kāi)封、洛陽(yáng)、三門(mén)峽、南陽(yáng)等地級(jí)市統(tǒng)計(jì)年鑒.

1.3 NANI估算方法及參數(shù)范圍的確定

分別核算每個(gè)縣、市單元的人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量, NANI由4個(gè)部分組成,計(jì)算公式如下:

式中:im表示食品/飼料氮凈輸入量;fer表示氮肥施用量;cro表示作物固氮量;dep表示大氣氮沉降量,以上各項(xiàng)的計(jì)量單位采用kg/(km2·a).

1.3.1 食品/飼料凈氮輸入量(im) 食品/飼料凈氮輸入量表征人類(lèi)與畜禽氮素?cái)z入量與產(chǎn)量的差值,反映區(qū)域內(nèi)食品飼料的氮素供需情況.當(dāng)區(qū)域生產(chǎn)的食品和動(dòng)物飼料超過(guò)人類(lèi)和動(dòng)物消費(fèi)量,多余的食品/飼料被輸出到其他區(qū)域,此時(shí)該值為負(fù);當(dāng)區(qū)域生產(chǎn)的食品和動(dòng)物飼料不能滿(mǎn)足人類(lèi)和動(dòng)物消費(fèi)時(shí),則會(huì)從其他地區(qū)進(jìn)口食品/飼料,此時(shí)該值為正[29],im計(jì)算公式如下:

式中:食品/飼料氮輸入量=人類(lèi)食品氮消費(fèi)量+畜禽飼料的氮消費(fèi)量-農(nóng)作物產(chǎn)品中的氮含量-動(dòng)物產(chǎn)品中的氮含量.

(1)人類(lèi)食品氮消費(fèi)量(hc)

人類(lèi)食品氮消費(fèi)量通過(guò)人口數(shù)量與每日人均蛋白質(zhì)消耗量相乘得到,其中蛋白質(zhì)與氮含量的換算系數(shù)為6.25[8].考慮到各縣市生活條件和水平的差異,本研究將城鎮(zhèn)人口和農(nóng)村人口分別進(jìn)行計(jì)算,hc計(jì)算公式如下:

式中:Pop1表示城鎮(zhèn)人口數(shù)量,人;Pop2表示農(nóng)村人口數(shù)量,人;PROT為人均蛋白質(zhì)攝入水平,其中城鎮(zhèn)人口的蛋白質(zhì)攝入范圍在67.7～72.3g/(人·d),農(nóng)村人口為62.9～69.9g/(人·d)[27].

(2)畜禽飼料氮消費(fèi)量(lc)

畜禽飼料氮消耗量通過(guò)畜禽數(shù)量與單個(gè)動(dòng)物的年耗氮量相乘得到,考慮河南省畜禽養(yǎng)殖數(shù)據(jù)的可獲得性以及養(yǎng)殖特點(diǎn),統(tǒng)計(jì)了豬、牛、羊以及家禽的存欄量,頭或只;lc計(jì)算公式如下:

式中:AN為區(qū)域畜禽養(yǎng)殖數(shù)量;表示畜禽種類(lèi)數(shù)量;表示畜禽種類(lèi);ANI為氮素?cái)z入水平kg/(頭·a).

(3)動(dòng)物產(chǎn)品氮產(chǎn)量(lp)

動(dòng)物產(chǎn)品的氮產(chǎn)量是通過(guò)畜禽數(shù)量乘以單個(gè)動(dòng)物的氮消耗量與排泄量之差得到,考慮到畜禽產(chǎn)品的不可食用部分,還需再乘以其相對(duì)應(yīng)的可食用部分比例edi,lp計(jì)算公式如下:

式中:ANO表示畜禽氮素排泄水平kg/(頭·a),本研究中edi為90%,使用的參數(shù)范圍(表1)通過(guò)查閱已有的文獻(xiàn)獲取.

注:本研究中適宜參數(shù)為本地參數(shù)或目前使用最頻繁的參數(shù),參數(shù)范圍括號(hào)內(nèi)數(shù)字為查閱文獻(xiàn)的樣本數(shù)量,以下含義相同.

(4)作物氮產(chǎn)量(cp)

作物氮產(chǎn)量根據(jù)主要糧食和水果的產(chǎn)量及含氮量的乘積來(lái)確定,cp計(jì)算公式如下:

式中:表示作物種類(lèi);表示作物種類(lèi)的數(shù)量;CP表示作物產(chǎn)量t;PC表示作物的含氮量;由于作物生長(zhǎng)條件和品種之間的差異,相同作物含氮量并不是一致的,本研究所使用的參數(shù)范圍(表2)通過(guò)查閱文獻(xiàn)以及中國(guó)食物成分表[30]獲得.

1.3.2 化肥施用量(fer)fer使用統(tǒng)計(jì)年鑒中氮肥與復(fù)合肥折純量,復(fù)合肥中含氮量通過(guò)查閱文獻(xiàn)[31-32],得出復(fù)合肥中氮素分配比約為10%～23%,由于絕大多數(shù)有機(jī)肥都是在區(qū)域內(nèi)循環(huán),并不帶入新的氮源輸入,因此在計(jì)算NANI時(shí)并不考慮,fer計(jì)算公式如下:

式中:NF和CF分別表示氮肥和復(fù)合肥的折純施用量,rN表示復(fù)合肥中氮素的含量.

表2 農(nóng)產(chǎn)品氮含量參數(shù)范圍[1,4-8,17-21,29-30]

1.3.3 作物固氮量(cro) 農(nóng)作物可通過(guò)生物固氮作用將空氣中的氮固定在植物體內(nèi),固氮作物的大面積種植也成為區(qū)域的重要氮源輸入項(xiàng),本研究統(tǒng)計(jì)的主要固氮作物為大豆、水稻、花生以及小麥和玉米,分別計(jì)算它們的固氮量,cro計(jì)算公式為:

式中:CA為固氮作物的播種面積km2,來(lái)自于統(tǒng)計(jì)年鑒;NF為作物固氮能力kg/(km2·a);為作物類(lèi)型;作物為種類(lèi)數(shù)量;作物的固氮速率范圍(表3)主要來(lái)源于文獻(xiàn).

表3 主要農(nóng)產(chǎn)品固氮參數(shù)范圍表[4,23-24,29]

1.3.4 大氣氮沉降 大氣氮沉降量來(lái)源于文獻(xiàn)[29], 1995、2000與2015年的氮沉降量根據(jù)文獻(xiàn)中1990、2000和2009年的氮沉降量折算得到,分別為2532、3297和4010kg/(km2·a),本研究?jī)H考慮NO形態(tài)的氮沉降量,因?yàn)閬?lái)自化肥揮發(fā)的NH僅能在大氣中停留幾小時(shí)到幾星期,且在局部地區(qū)可完成循環(huán),隨空氣傳播距離和停留時(shí)間都很短[3].

1.3.5 參數(shù)影響研究方法 為探究參數(shù)對(duì)各輸入組分和估算結(jié)果造成的影響,本研究綜合各指標(biāo)參數(shù)的變化范圍,將各輸入項(xiàng)分別在其最高、最低以及常規(guī)參數(shù)下進(jìn)行計(jì)算,得到3次對(duì)應(yīng)的各輸入項(xiàng)與NANI結(jié)果的數(shù)據(jù).再以常規(guī)參數(shù)下估算的結(jié)果數(shù)據(jù)為參照,將最低、最高參數(shù)下估算結(jié)果與常規(guī)參數(shù)估算結(jié)果進(jìn)行計(jì)算和比較,確定該輸入項(xiàng)自身存在的變化范圍以及對(duì)NANI結(jié)果的貢獻(xiàn)范圍.

2 結(jié)果與分析

2.1 人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的年際變化特征

為了更準(zhǔn)確的評(píng)估河南省人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量的時(shí)空分布狀況,首先采用材料與方法中適宜參數(shù)計(jì)算并分析年際變化和空間分布.1990～2015年河南省縣級(jí)尺度人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入總量年平均值為3.04×106t,由圖2可看出從1990年開(kāi)始NANI整體呈現(xiàn)上升趨勢(shì)且變化顯著,2010年略有下降,其中NANI最低為1990年14347kg/(km2·a),在2015年達(dá)到最高為26156kg/(km2·a),與1990年相比增幅82.3%,平均年增長(zhǎng)率為3.2%,26年間平均值為21513kg/(km2·a).

圖2 1900～2015河南省NANI的年際變化

圖3 1990～2015河南省NANI構(gòu)成組分占比年際變化

從氮素輸入的構(gòu)成來(lái)看(圖3),1990～2015年間化肥輸入量的貢獻(xiàn)率呈先下降后上升的趨勢(shì),年貢獻(xiàn)比例在57.2%～72.8%,平均值為13827kg/(km2·a),占比63.56%,是河南省NANI組成的主要貢獻(xiàn)因子;其次是食品/飼料凈氮輸入量,26年間貢獻(xiàn)占比為5.0%～22.2%,年均值為3055kg/(km2·a),占比14.81%;大氣氮沉降與作物固氮貢獻(xiàn)占比變化趨勢(shì)較為穩(wěn)定,變化范圍分別在13.2%～15.4%和6.5%～9.1%,其中大氣氮沉降年均值為3094kg/(km2·a),占比14.35%,貢獻(xiàn)率接近食品/飼料氮輸入量;作物固氮量貢獻(xiàn)率最小,年均值為1537kg/(km2·a),占比7.28%.

2.2 人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的空間分布特征

圖4 1990～2015 年河南省縣級(jí)尺度人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量的空間分布

圖4顯示了河南省各縣級(jí)單元1990～2015年人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的空間分布狀況,河南省NANI分布存在明顯的空間差異,地域特點(diǎn)極為顯著,呈現(xiàn)出東高西低、南北介于東西之間的特點(diǎn).前人研究表明,流域地形和農(nóng)業(yè)分布對(duì)NANI的空間分布強(qiáng)度存在顯著影響[4,19-20],而河南省地勢(shì)西部多為山地丘陵,北、西、南三面由太行山、伏牛山、桐柏山、大別山沿省界呈半環(huán)形分布,中、東部為黃淮海沖積平原.

NANI的高值出現(xiàn)在中東部地區(qū),集中分布在鄭州、開(kāi)封、新鄉(xiāng)、許昌、周口、駐馬店等人口密集或傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)發(fā)達(dá)城市,其中有超過(guò)68%的縣市NANI年均值高于28000kg/(km2·a),周口、駐馬店、開(kāi)封、許昌等城市26年中NANI顯著升高,其中NANI最高的縣域單元是鹿邑縣,年均值達(dá)到48823kg/ (km2·a),是省平均值的2.3倍,主要原因是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)強(qiáng)度大,化肥單位面積施用量高且畜禽養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達(dá).通過(guò)查閱統(tǒng)計(jì)年鑒,河南省各縣市畜禽養(yǎng)殖數(shù)量在1990～2015年中的年均值為4.33×106頭,氮肥施用量年均值為1.66×104t,而鹿邑縣在研究期間的畜禽養(yǎng)殖年均值達(dá)到6.12×106頭,氮肥年均施用量為4.4×104t,遠(yuǎn)高于全省平均水平.此外,固始、沈丘、正陽(yáng)、上蔡、滑縣、內(nèi)黃、汝州等縣市NANI值偏高與鹿邑縣原因基本一致,其畜禽養(yǎng)殖和化肥施用的年均值分別在6×106頭～8×106頭和2.7×104t～6×104t之間.

三門(mén)峽、洛陽(yáng)、濟(jì)源等山地丘陵地區(qū)城市,以及信陽(yáng)的羅山、光山、新縣、固始等縣市由于受地勢(shì)影響,農(nóng)業(yè)、工業(yè)及交通不發(fā)達(dá),因此NANI值普遍較低,最低的是三門(mén)峽市的盧氏縣,年均值僅為5519kg/(km2·a),主要原因是該縣地處熊耳山、伏牛山,受地形因素影響,耕地面積占比較低,僅占土地總面積的6.9%～7.9%.

2.3 參數(shù)影響

以河南省1990～2015年的縣級(jí)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)為例,使用材料與方法中各指標(biāo)的參數(shù)變化范圍,將各輸入組項(xiàng)分別在其參數(shù)范圍以及常規(guī)參數(shù)下進(jìn)行計(jì)算,表4中數(shù)據(jù)為計(jì)算結(jié)果,圖5為3次NANI計(jì)算結(jié)果,以適宜參數(shù)估算結(jié)果為參照,NANI估算結(jié)果由于參數(shù)影響存在-7.33%～15.98%的變化.

表4 1990～2015年NANI各輸入組分參數(shù)變化范圍與適宜參數(shù)下的估算結(jié)果

為進(jìn)一步探究參數(shù)對(duì)輸入組分的影響程度,基于NANI模型分析表4中數(shù)據(jù),當(dāng)每個(gè)指標(biāo)在其參數(shù)范圍內(nèi)計(jì)算時(shí),相應(yīng)的輸入組分存在一定的變化范圍,從圖6可以看出,各輸入組分中受參數(shù)影響最大的是食品/飼料凈氮輸入量,與適宜參數(shù)下估算結(jié)果相比較,該輸入項(xiàng)的變化范圍在-23.1%～71.3%,其中各組分受參數(shù)影響程度大小依次為:畜禽/飼料氮消費(fèi)量>畜禽產(chǎn)品氮產(chǎn)量>作物氮產(chǎn)量>人類(lèi)食品氮消費(fèi)量;作物固氮量與適宜參數(shù)下的結(jié)果相比,變化范圍在-31.2%～41.2%,由于化肥施用氮含量?jī)H存在于復(fù)合肥中,與選用常規(guī)參數(shù)15% 相比,該組分變化范圍在-2.8%～4.5%.

圖5 不同參數(shù)下對(duì)應(yīng)的3次NANI估算結(jié)果

由于各輸入組分受參數(shù)影響存在各自的變化范圍,因此各組分對(duì)NANI估算結(jié)果的貢獻(xiàn)程度,也會(huì)受參數(shù)影響而存在相應(yīng)的變化,其中食品/飼料氮輸入量對(duì)NANI的貢獻(xiàn)范圍在11.8%～21.0%,作物固氮的貢獻(xiàn)范圍在5.3%～8.7%,化肥施用的貢獻(xiàn)范圍在57.9%～67.4%.

圖6 輸入項(xiàng)與NANI在不同參數(shù)下對(duì)應(yīng)的3次計(jì)算結(jié)果

3 討論

3.1 與其他區(qū)域相比較

1990～2015年中,河南省各縣市NANI變化范圍在3707～79886kg/(km2·a),年均值為21513kg/(km2·a),遠(yuǎn)高于國(guó)內(nèi)其他流域,如洱海流域2014年10986kg/ (km2·a)[8],三峽庫(kù)區(qū)2001～2016年均值11632kg/ (km2·a)[33],潘陽(yáng)湖流域2004～2013年均值6913kg/ (km2·a)[34].與國(guó)外地區(qū)相比,美國(guó)東部NANI為560～ 4900kg/(km2·a)[35-36],英國(guó)流域?yàn)?1590kg/(km2·a)[24],印度總體水平為4616kg/(km2·a)[37],相比之下河南省存在較高的氮素污染風(fēng)險(xiǎn).

Han等[29]對(duì)中國(guó)大陸31個(gè)省級(jí)尺度的NANI時(shí)空變化研究結(jié)果顯示,我國(guó)1981～2009年的氮素輸入強(qiáng)度為554～15941kg/(km2·a),省級(jí)尺度NANI的均值為2653kg/(km2·a),其中NANI值最高的省級(jí)地區(qū)為河南省15941kg/(km2·a),這一結(jié)論與本研究的結(jié)果差異較小.高偉等[1]采用中國(guó)大陸市域尺度統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)估算NANI結(jié)果顯示,2010年我國(guó)市域尺度NANI 為11109kg/(km2·a),本研究中河南省縣級(jí)尺度2010年NANI平均值為23711kg/(km2·a),河南省氮素污染風(fēng)險(xiǎn)遠(yuǎn)高于市域尺度的全國(guó)水平,是省級(jí)尺度全國(guó)平均水平4716kg/(km2·a)的5.0倍.本研究以縣級(jí)尺度數(shù)據(jù)為單位,相比于省級(jí)和市域尺度,在識(shí)別氮素污染潛在風(fēng)險(xiǎn)區(qū)上更具有明顯優(yōu)勢(shì),可以更有效地識(shí)別高風(fēng)險(xiǎn)區(qū),可為該省農(nóng)業(yè)面源污染防治提供參考.

3.2 輸入組分變化

為了進(jìn)一步探究河南省NANI年際變化的原因,分析了NANI四個(gè)輸入組分的年際變化情況,與我國(guó)的其它區(qū)域相同,化肥施用是NANI的主要貢獻(xiàn)因子,如三峽庫(kù)區(qū)化肥施用占輸入總量的50%～56%,淮河流域化肥施用占比64%～77%,太湖流域化肥施用占比53%～77%[19-21],湖北省[38]化肥施用占比61%.

作為我國(guó)重要的商品糧生產(chǎn)基地,糧食產(chǎn)量從1990年的3356萬(wàn)t增長(zhǎng)到2015年的6076萬(wàn)t,1990年各縣市氮肥折純量均值為 8557kg/(km2·a),2015年增長(zhǎng)到19051kg/(km2·a),增幅為122.6%,化肥施用是影響NANI值上升的主要因子;26年中大氣氮沉降貢獻(xiàn)率變化不大,然而隨著河南省經(jīng)濟(jì)和工業(yè)的發(fā)展,大氣氮沉降總量顯著增加,從1990年的2130kg/(km2·a)增長(zhǎng)到2010年的3659kg/(km2·a),但是由于NANI整體值的增加幅度大,該輸入組分的增長(zhǎng)對(duì)總量的貢獻(xiàn)卻并不明顯; 26年中作物固氮量貢獻(xiàn)率變化不大,主要原因是豆科類(lèi)作物種植面積增長(zhǎng)平緩;食品飼料氮輸入量貢獻(xiàn)占比呈現(xiàn)波動(dòng)下降趨勢(shì),表明隨著糧食產(chǎn)量增加食品飼料氮輸入量不斷減小,研究期間部分縣市已由凈進(jìn)口轉(zhuǎn)變?yōu)閮舫隹?

3.3 參數(shù)影響分析

本研究中大氣氮沉降在計(jì)算中采用固定值,因此不參與討論.除氮沉降外,NANI模型的3個(gè)輸入組分中,化肥施用作為NANI最主要的貢獻(xiàn)因子,受參數(shù)影響反而最小,原因在于該輸入項(xiàng)的計(jì)算方法簡(jiǎn)單,涉及指標(biāo)少,僅包括氮肥和復(fù)合肥的折純量,其中氮肥折純量作為直接外來(lái)輸入源不涉及參數(shù),僅需要考慮復(fù)合肥中氮含量的參數(shù)范圍,且由于氮肥施用量基礎(chǔ)數(shù)據(jù)較大,在NANI模型中占有極強(qiáng)的貢獻(xiàn)能力,因此化肥施用受參數(shù)影響最小.

作物固氮量受參數(shù)影響程度大于化肥施用,原因在于其中大豆、花生固氮速率參數(shù)范圍較大.本研究通過(guò)查閱已有文獻(xiàn)[40],大豆固氮速率存在顯著差異,生物固氮量在6200～15000kg/km2之間變化,目前多數(shù)研究者針對(duì)大豆和花生的固氮速率分別都采用9600kg/(km2·a)和8000kg/(km2·a)作為參數(shù),而實(shí)際上從已有文獻(xiàn)中獲取的參數(shù)并不一定適合當(dāng)?shù)貐^(qū)域,如我國(guó)長(zhǎng)春和延安的大豆固氮能力就存在6倍的差距[39],此外,水稻、小麥和玉米等作物由于受氣候、降水、施肥等條件的影響,固氮能力也存在相應(yīng)的變化.食品/飼料凈氮輸入量受參數(shù)影響程度較大,主要原因是由于該輸入項(xiàng)的計(jì)算方法最為復(fù)雜且涉及指標(biāo)較多,由材料與方法中公式可知,該輸入組分由四個(gè)分項(xiàng)(hc、lc、lp、cp)相加減組成,除hc外,每個(gè)分項(xiàng)計(jì)算時(shí)都需要考慮較多的指標(biāo),對(duì)應(yīng)的參數(shù)也存在各自的變化.因此,NANI模型中參數(shù)對(duì)輸入組分的影響大小與計(jì)算方法復(fù)雜程度、指標(biāo)數(shù)量具有較強(qiáng)的相關(guān)性,計(jì)算方法越復(fù)雜、指標(biāo)越多則不確定性越強(qiáng).

除模型參數(shù)外,NANI估算結(jié)果的不確定性也受到原始數(shù)據(jù)的影響,由于我國(guó)各類(lèi)型的統(tǒng)計(jì)年鑒難以找到鄉(xiāng)鎮(zhèn)級(jí)的農(nóng)業(yè)農(nóng)村數(shù)據(jù),造成研究尺度較小時(shí)數(shù)據(jù)獲取困難,有時(shí)只能通過(guò)往年數(shù)據(jù)進(jìn)行推算[40],數(shù)據(jù)的缺失也會(huì)對(duì)結(jié)果產(chǎn)生相應(yīng)的偏差.因此,若要提高NANI結(jié)果的可靠性,還需要更精準(zhǔn)的數(shù)據(jù)進(jìn)行計(jì)算.

3.4 氮素管理建議與對(duì)策

河南省26年間的NANI整體輸入強(qiáng)度上升,大量的氮被不斷輸入到流域生態(tài)系統(tǒng),如何在保持經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展的前提下最大程度地降低氮素污染風(fēng)險(xiǎn),已成為技術(shù)創(chuàng)新和政策制定的重要考慮因素.

輸入組成上看,化肥施用作為主要的貢獻(xiàn)因子,提高其利用率刻不容緩.通過(guò)多年統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)的分析,研究期間河南省耕地面積的氮肥施用強(qiáng)度為382kg/hm2,但河南省多數(shù)農(nóng)作物的合理施氮量范圍在150～250kg/hm2之間(其中以小麥和玉米為主).而實(shí)際上在施肥過(guò)程和施肥后會(huì)有100kg/hm2左右的氮素發(fā)生損失,起作用的依然是150～200kg/hm2,因此改變施肥方式、減少氮肥不合理施用是降低河南省NANI的關(guān)鍵.

空間分布上看,縣域尺度能夠以更小的區(qū)域控制面積實(shí)現(xiàn)更大的氮源輸入控制量,中原城市群在1990～2015年間經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展,人類(lèi)活動(dòng)加劇造成NANI不斷上升,其中中東部地區(qū)各縣市增長(zhǎng)幅度較大,而西部山地丘陵地區(qū)各縣市增長(zhǎng)速度緩慢,據(jù)此,鄭州、開(kāi)封、洛陽(yáng)市等經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)建議以農(nóng)產(chǎn)品深加工為突破口提高作物價(jià)值,同時(shí)大力發(fā)展第三產(chǎn)業(yè),轉(zhuǎn)變經(jīng)濟(jì)發(fā)展方式;周口、新鄉(xiāng)、商丘、駐馬店市應(yīng)側(cè)重發(fā)展綠色農(nóng)業(yè),在減少化肥農(nóng)藥不合理施用的同時(shí),加強(qiáng)對(duì)畜禽養(yǎng)殖業(yè)的控制管理,從污染源頭降低氮素污染風(fēng)險(xiǎn);三門(mén)峽、濟(jì)源、漯河市等工業(yè)發(fā)達(dá)地區(qū)應(yīng)加強(qiáng)對(duì)污染物排放量的控制管理,開(kāi)發(fā)利用清潔能源,減少化石燃料的使用,從而降低NANI中大氣氮沉降量的貢獻(xiàn)率.

4 結(jié)論

4.1 河南省1990～2015年中人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量年均值為3.04×106t,折合成單位面積輸入強(qiáng)度為21513kg/(km2·a),其中化肥施用量占63.56%,食品飼料氮素輸入量占14.81%,大氣氮沉降量占14.35%,作物固氮量占7.28%.

4.2 時(shí)間尺度上看,河南省1990～2015年NANI整體呈現(xiàn)上升趨勢(shì),1990～2005年上升速度大于2005～ 2015年,其中氮肥施用為主要貢獻(xiàn)因子;空間尺度上看,河南省NANI分布具有很強(qiáng)的地域特點(diǎn),高值主要分布在中部和東部的平原地區(qū),西部與南北山地丘陵地區(qū)NANI值較低.

4.3 NANI模型中各輸入組分的變化范圍與計(jì)算方法復(fù)雜程度、指標(biāo)數(shù)量具有較強(qiáng)的相關(guān)性,計(jì)算方法越復(fù)雜,所需統(tǒng)計(jì)的指標(biāo)越多,受參數(shù)影響的變化范圍越大.與選用適宜參數(shù)計(jì)算相比,各輸入組分中受參數(shù)影響最大的是食品/飼料凈氮輸入量,變化范圍在-23.1%～71.3%,其次是作物固氮量,變化范圍在-31.2%～41.2%,影響最小的是化肥氮輸入量,變化范圍在-2.8%～4.5%.

4.4 NANI構(gòu)成上看,各輸入組分對(duì)NANI結(jié)果的貢獻(xiàn)存在相應(yīng)的變化范圍,影響最大的是食品/飼料氮輸入量,貢獻(xiàn)范圍在11.8%～21.0%,化肥氮輸入的貢獻(xiàn)范圍在57.9%～67.4%,作物固氮的貢獻(xiàn)范圍在5.3%～8.7%.

[1] 高 偉,郭懷成,后?？?中國(guó)大陸市域人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量(NANI)評(píng)估 [J]. 北京大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2014,50(5):951-959.

Gao W, Guo H C, Hou X K. Evaluating city-scale net anthropogenic nitrogen input (NANI) in Mainland China [J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, 2014,50(5):951-959.

[2] Smil V,尹華寶.氮和食物生產(chǎn):人類(lèi)飲食中的蛋白質(zhì) [J]. 人類(lèi)環(huán)境雜志, 2002,31(2):126-131,199.

Smil V, Yin H B. Nitrogen and food production: proteins for human diets [J]. Journal of the Human Environment, 2002,31(2):126-131.

[3] 陳 飛.長(zhǎng)江流域人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)淺析 [D]. 上海:華東師范大學(xué), 2016.

Chen F. Net anthropogenic nitrogen inputs (NANI) into the Yangze River basin and analyses on eco-environmental impacts [D]. Shanghai: East China Normal University, 2016.

[4] 李曉虹,劉宏斌,雷秋良,等.人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入時(shí)空變化特征及其影響因素 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2019,39(2):812-817.

Li X H, Liu H B, Lei Q L, et al. Spatio-temporal characteristics and influential factors of net anthropogenic nitrogen input: A case study of Xiangxi River Watershed [J]. China Environmental Science, 2019, 39(2):812-817.

[5] Baulch H M. Asking the right questions about nutrient control in aquatic ecosystems [J]. Environmental science & technology, 2013, 47(3):1188-9.

[6] Howarth R W, Billen G, Swaney D, et al. Regional nitrogen budgets and riverine N & P fluxes for the drainages to the North Atlantic Ocean: natural and human influences [J]. Biogeochemistry, 1996, 35(1):75-139.

[7] Hong B, Swaney D P, Howarth R W. A toolbox for calculating net anthropogenic nitrogen inputs (NANI) [J]. Environmental Modelling and Software, 2010,26(5):623-633.

[8] 李 影,劉宏斌,雷秋良,等.洱海流域鄉(xiāng)鎮(zhèn)尺度上人類(lèi)活動(dòng)對(duì)凈氮輸入量的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2018,39(9):4189-4198.

Li Y, Liu H B, Lei Q L, et al. Impact of human activities on net anthropogenic nitrogen inputs (NANI) at township scale in Erhai Lake basin [J]. Environment Science, 2018,39(9):4189-4198.

[9] 張汪壽,李敘勇,杜新忠,等.流域人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量的估算、不確定性及影響因素 [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014,34(24):7454-7464.

Zhang W S, Li X Y, Du X Z, et al. Accounting methods, uncertainties and influential factors of net anthropogenic nitrogen input (NANI) [J]. Acta Ecologica Sinica, 2014,34(24):7454-7464.

[10] 劉艷萍.洞庭湖流域人類(lèi)活動(dòng)凈氮/磷輸入(NANI/NAPI)時(shí)空分布評(píng)估 [D]. 北京:北京林業(yè)大學(xué), 2019.

Liu Y P. Spatial and temporal distribution of net anthropogenic nitrogen / phosphorus input (NANI / NAPI) in Dongting Lake Basin [D]. Beijing: Beijing Forestry University, 2019.

[11] Schaefer S C, Alber M. Temporal and spatial trends in nitrogen and phosphorus inputs to the watershed of the Altamaha River, Georgia, USA [J]. Biogeochemistry, 2007,86(3):231-249.

[12] Schaefer S C, Hollibaugh J T, Alber M. Watershed nitrogen input and riverine export on the west coast of the US [J]. Biogeochemistry, 2009, 93(3):219-233.

[13] Hong B, Swaney D P, Howarth R W. A toolbox for calculating net anthropogenic nitrogen inputs (NANI) [J]. Environmental Modelling & Software, 2010,26(5):623-633.

[14] David M B, Gentry L E. Anthropogenic inputs of nitrogen and phosphorus and riverine export for Illinois, USA [J]. Journal of Environmental Quality, 2000,29(2):494-508.

[15] Mcisaac G F, Hu X T. Net N input and riverine N export from Illinois agricultural watersheds with and without extensive tile drainage [J]. Biogeochemistry, 2004,70(2):253-273.

[16] Mcisaac G F, David M B, Gertner G Z, et al. Relating net nitrogen input in the Mississippi River Basin to nitrate flux in the lower Mississippi River [J]. Journal of Environmental Quality, 2002,3:1610- 1622.

[17] Hong B, Swaney D P, Morth C M, et al. Evaluating regional variation of net anthropogenic nitrogen and phosphorus inputs (NANI/NAPI), major drivers, nutrient retention pattern and management implications in the multinational areas of Baltic Sea Basin [J]. Ecological Modelling, 2012,227:117-135.

[18] 繆今典,張曉明,魏天興,等.千島湖流域杭州段人類(lèi)活動(dòng)凈氮、凈磷輸入時(shí)空分布[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2021,41(6):2831-2842.

Miao J D, Zhang X M, Wei T X, et al. Temporal and spatial distribution characteristics of net nitrogen and phosphorus input from human activity: A case study of Hangzhou section of Qiandao Lake Basin.. China Environmental Science, 2021,41(6):2831-2842.

[19] 丁雪坤,王云琦,韓玉國(guó),等.三峽庫(kù)區(qū)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量估算及其影響因素 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2020,40(1):206-216.

Ding X K, Wang Y Q, Han Y G, et al. Estimation of human net nitrogen input and its influencing factors in the Three Gorges Reservoir Area [J]. China Environmental Science, 2020,40(1): 206-216.

[20] 張汪壽,蘇靜君,杜新忠,等.1990～2010年淮河流域人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015,26(6):1831-1839.

Zhang W S, Su J J, Du X Z, et al. Net anthropogenic nitrogen input to Huaihe River Basin, China during 1990～2010 [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2015,26(6):1831-1839.

[21] Lian H S, Lei Q L, Zhang X Y, et al. Effects of anthropogenic activities on long-term changes of nitrogen budget in a plain river network region: A case study in the Taihu Basin [J]. Science of the Total Environment, 2018,645:1212–1220.

[22] 王 迪,劉梅冰.河流氮輸出對(duì)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的響應(yīng) [J]. 亞熱帶資源與環(huán)境學(xué)報(bào), 2019,14(1):47-53.

Wang D, Liu M B. Response of riverine nitrogen export to net anthropogenic nitrogen inputs [J]. Journal of Subtropical Resources and Environment, 2019,14(1):47-53.

[23] 張柏發(fā),陳丁江.1980～2010年浙江某典型河流硝態(tài)氮通量對(duì)凈人類(lèi)活動(dòng)氮輸入的動(dòng)態(tài)響應(yīng) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(8):2911-2919.

Zhang B F, Chen D J. Dynamic response of riverine nitrate flux to net anthropogenic nitrogen inputs in a typical river in Zhejiang Province over the 1980～2010 period [J]. Environment Science, 2014,35(8): 2911-2919.

[24] Howarth R, Swaney D, Billen G, et al. Nitrogen fluxes from the landscape are controlled by net anthropogenic nitrogen inputs and by climate [J]. Frontiers in Ecology and the Environment, 2012,10(1): 37-43.

[25] Hayakawa A, Woli K, Shimizu M, et al. Nitrogen budget and relationships with riverine nitrogen exports of a dairy cattle farming catchment in eastern Hokkaido, Japan. Soil Science and Plant Nutrition, 2009,55(6):800-819.

[26] Kimura S D, Yan X Y, Hatano R, et al. Influence of agricultural activity on nitrogen budget in Chinese and Japanese watersheds. Pedosphere, 2012,22(2):137-151.

[27] 翟鳳英,何宇娜,王志宏,等.中國(guó)城鄉(xiāng)居民膳食營(yíng)養(yǎng)素?cái)z入狀況及變化趨勢(shì) [J]. 營(yíng)養(yǎng)學(xué)報(bào), 2005,27(3):181-184.

Zhai F Y, He Y N, Wang Z H, et al. The status and trends of dietary nutrients intake of Chinese population [J]. Acta Nutrimenta Sinica, 2005,27(3):181-184.

[28] 陳增增.河南省農(nóng)業(yè)生態(tài)效率評(píng)價(jià)研究 [D]. 石河子:石河子大學(xué), 2020.

Chen Z Z. Study on evaluation of agricultural ecology efficiency in Henan Province [D]. Shihezi: Shihezi University, 2020.

[29] Han Y G, Fan Y T, Yang P L, et al. Net anthropogenic nitrogen inputs (NANI) index application in Mainland China [J]. Geoderma, 2014, 213:87-94.

[30] 楊月欣,王光亞.中國(guó)食物成分表 [M]. 北京:北京大學(xué)醫(yī)學(xué)出版社, 2009.

Yang Y, Wang G. China food ingredients table [M]. Beijing: Peking University Medical Press, 2009.

[31] 張衛(wèi)峰,李亮科,陳新平,等.我國(guó)復(fù)合肥發(fā)展現(xiàn)狀及存在的問(wèn)題 [J]. 磷肥與復(fù)肥, 2009,24(2):14-16.

Zhang W F, Li J L, Chen X P, et al. The present status and existing problems in China's compound fertilizer development [J]. Phosphate & Compound Fertilizer, 2009,24(2):14-16.

[32] 巨曉棠,谷保靜.我國(guó)農(nóng)田氮肥施用現(xiàn)狀、問(wèn)題及趨勢(shì) [J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2014,20(4):783-795.

Ju X T, Gu B J. Status-quo, problem and trend of nitrogen fertilization in China [J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2014,20(4): 783-795.

[33] 丁雪坤.三峽庫(kù)區(qū)面源污染人類(lèi)活動(dòng)輸入及潛在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [D]. 北京:北京林業(yè)大學(xué), 2019.

Ding X K. Net anthropogenic nitrogen and phosphorus inputs and non-point source pollution risk analysis of the Three Gorges reservoir Region [D]. Beijing: Beijing Forestry University, 2019.

[34] 高 偉,高 波,嚴(yán)長(zhǎng)安,等.鄱陽(yáng)湖流域人為氮磷輸入演變及湖泊水環(huán)境響應(yīng) [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016,36(9):3137-3145.

Gao W, Gao B, Yan C A, et al. Evolution of anthropogenic nitrogen and phosphorus inputs to Lake Poyang Basin and its' effect on water quality of lake [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016,36(9):3137- 3145.

[35] Howarth R W, Swaney D P, Boyer E W, et al. The influence of climate on average nitrogen export from large watersheds in the Northeastern United States [J]. Biogeochemistry, 2006,79(1/2):163-186.

[36] Schaefer S C, Alber M. Temporal and spatial trends in nitrogenand phosphorus inputs to the watershed of the Altamaha River, Georgia, USA [J]. Biogeochemistry, 2007,86(3):231-249.

[37] Swaney D P, Hong B, Selvam A P, et al. Net anthropogenic nitrogen inputs and nitrogen fluxes from Indian watersheds: an initial assessment [J]. Journal of Marine Systems, 2015,141:45-58.

[38] 徐浩林,楊培嶺,邢偉民,等.湖北省2008～2017年人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入狀況 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2020,40(9):4017-4028.

Xu H L, Yang P L, Xing W M, et al. Net anthropogenic nitrogen accumulation in Hubei province from 2008 to 2017 [J]. China Environmental Science, 2020,40(9):4017-4028.

[39] 關(guān)大偉,李 力,岳現(xiàn)錄,等.我國(guó)大豆的生物固氮潛力研究 [J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2014,20(6):1497–1504.

Guan D W, Li L, Yue X L, et al. Study on potential of biological nitrogen fixation of soybean in China [J]. Journa1of P1ant Nutrition and Ferti1izer, 2014,20(6):1497–1504.

[40] 張?zhí)禊i,雷秋良,秦麗歡,等.香溪河流域人類(lèi)活動(dòng)凈磷輸入量及其影響因素 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2020,40(11):4957-4964.

Zhang T P, Lei Q L, Qin L H, et al. Net phosphorus input from human activities and its influencing factors in Xiangxi River Watershed. China Environmental Science, 2020,40(11):4957-4964.

Net anthropogenic nitrogen input from human activities and its impacts from parameters in Henan Province.

PEI Wei1, DU Xin-zhong1, LEI Qiu-liang1*, YAN Tie-zhu1, LI Ying2,3, ZHANG Tian-peng1, CHEN Mei-jun1, WU Shu-xia1, LIU-Hong-bin1

(1.Key Laboratory of Nonpoint Source Pollution Control, Ministry of Agriculture, Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China；2.State Key Laboratory of Resources and Environmental Information System, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, CAS, Beijing 100101, China；3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)., 2021,41(9)：4447～4456

In order to explore the characteristics of net nitrogen input of human activities and the influence of its parameters on the estimation results in the main grain producing areas of plain area. The county-level statistical data from 1990 to 2015 in Henan province was collected and the relevant parameters of NANI model were selected and defined. The characteristics of temporal and spatial distribution, change trend and the influence of parameters on the estimation results of NANI were analyzed. The results show that: (1) From 1990 to 2015, the NANI of Henan province showed an increasing trend. The NANI of 1990, 1995, 2000, 2005, 2010 and 2015 were 14347, 19146, 21466, 24251, 23711 and 26156kg/(km2·a), respectively. For spatial variation, the counties with higher NANI were mainly distributed in the central and eastern plain areas, while the counties in the western hilly areas had lower NANI. (2) Among the input components of NANI model, the net nitrogen input of food/feed was the most affected by the parameters. Compared with the calculation and estimation results of selecting appropriate parameters, the variation range of this parameter was-23.1%～71.3%, the variation range of crop nitrogen fixation was -31.2%～41.2%%, and the variation range of fertilizer nitrogen input was -2.8%～4.5%.

net anthropogenic nitrogen inputs (NANI)；county level；spatiotemporal change；Henan Province；parameter influence

X71

A

1000-6923(2021)09-4447-10

裴 瑋(1995-),男,河北唐山人,中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院碩士研究生,主要研究方向?yàn)檗r(nóng)業(yè)面源污染.

2021-02-02

國(guó)家自然科學(xué)基金區(qū)域創(chuàng)新發(fā)展聯(lián)合基金項(xiàng)目(U20A20114);國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31572208)

* 責(zé)任作者, 研究員, leiqiuliang@caas.cn